Resumen

El objetivo de este trabajo fue estudiar la estructura del ensamblaje de macroinvertebrados bentónicos de la laguna del Parque Unzué y discutir sobre su calidad de agua. El área de estudio se encuentra en la ciudad de Gualeguaychú (Entre Ríos, Argentina), sobre la margen izquierda del río, Gualeguaychú. La laguna tiene un área de 2 750 m² y una profundidad máxima de 1,70 m. Durante 2016-2017, se muestreó en 3 puntos (n=10), se midieron parámetros in situ y se recolectaron muestras del bentos, se caracterizaron los sedimentos y los macroinvertebrados se identificaron hasta el menor nivel taxonómico posible, y se los agrupó en grupos funcionales alimenticios (GFA). Se calculó la diversidad, la diversidad máxima esperada (Hmáx) y los números de Hill. No se hallaron diferencias estadísticamente significativas (<0,05) entre los puntos de muestreo y los parámetros in situ; sin embargo, respecto a los macroinvertebrados, los puntos 1 y 3 presentaron mayor similitud debido a la composición en el sustrato. Se recolectaron 1726 individuos distribuidos en 13 taxones: Oligochaeta (1), Hirudinea (1), Bivalvia (4), Gastropoda (3), Amphipoda (1) e Insecta (3), característicos de ambientes con abundante materia orgánica. La diversidad fue baja y coincidió con la Hmáx solo en el 23% de los casos, el número de especies efectivas varió de 1-5 y los taxones dominantes representaron el 40% de la riqueza. Respecto a los GFA, la abundancia se distribuyó en: colector-recolector, colector-filtrador y depredador y, la biomasa, en el raspador y el colector-filtrador. La laguna del Parque Unzué evidenció efectos de contaminación orgánica durante todo el período de muestreo reflejado en la estructura y composición del ensamblaje de macroinvertebrados.

Palabras claves: diversidad; Entre Ríos; laguna urbana; macroinvertebrados

Abstract

The aim of this work was to study the structure of the benthonic macroinvertebrate assemblages in the Parque Unzué lagoon and to discuss about its water quality. The area of study is located in Gualeguaychú city (Entre Ríos, Argentina), on the left margin from Gualeguaychú river. The lagoon has an area of 2 750 m² and a maximum depth of 1.70 m. During 2016-2017, some samples were taken at 3 points (n = 10), in situ parameters were measured and benthic samples were collected, sediments were characterized and macroinvertebrates were identified into the lowest possible taxonomic level and grouped into functional groups food (GFA). Richness (S) and diversity (H’) were calculated and the macroinvertebrates were classified into functional feeding group (FFG). No significant differences were found (p < 0.05) between sample sites and in situ parameters, however, with respect to macroinvertebrates, the sample sites 1 and 3 were more similar than those with site 2. Diversity, maximum diversity (Hmax) and Hill’s numbers were calculated. No statistically significant differences (p < 0.05) were found between the sampling points and the in situ parameters; however, with respect to macroinvertebrates, points 1 and 3 presented greater similarity than these with point 2, possibly due to differences in the substrate. One-thousand seven hundred twenty-six individuals distributed in 13 taxa: Oligochaeta (1), Hirudinea (1), Bivalvia (4), Gastropoda (3), Amphipoda (1), and Insecta (3). All of these are characteristic of large amounts of organic matter environments. Diversity was low, this coincided with maximum diversity on 23 % of the cases, and the dominant taxa represent 40 % of richness. The FFG abundance was distributed in gathering-collectors, filtering-collectors and predators and, the biomass, in scrapers, and filtering-collectors. The lagoon from Parque Unzué showed effects of organic pollution during the whole sampling period reflected in the structure and composition of the macroinvertebrate assemblage.

Keywords: diversity; Entre Ríos; urban lagoon; macroinvertebrates

Introducción

Las lagunas urbanas son ecosistemas presentes en muchas ciudades y forman parte de la ecología urbana (Mancini et al., 2012). Estas han sido construidas para diversos fines; proporcionan hábitats que permiten el establecimiento de diferentes especies, tanto acuáticas como terrestres, migratorias o residentes, e incrementan su valor paisajístico (García-Rodríguez et al., 2014) y mitigan las adversidades del clima urbano (Sorensen et al., 1998). A su vez, son utilizadas para la realización de actividades educacionales y recreativas (Quirós, 2007; Mancini et al., 2012). Estos ambientes se encuentran dentro de los sitios RAMSAR como humedales continentales; por ello, ante la pérdida de humedales naturales en la región pampeana argentina, existe una necesidad creciente de considerar estos ambientes urbanos como sitios susceptibles de ser protegidos, por lo que es fundamental conocer la biodiversidad que albergan (Taborda et al., 2017). Estos ecosistemas suelen estar afectados por la fragmentación del hábitat y la contaminación orgánica (Sorensen et al., 1998; Elosegui y Sabater, 2009) y esto repercute en la composición y distribución de los ensamblajes de especies que, a su vez, pueden considerarse como indicadores de salud urbana (Hough, 1998). La magnitud de los cambios en los ensamblajes depende del tiempo que dure la perturbación en el sistema acuático, su intensidad y su naturaleza (Ospina y Peña, 2004). Debido a esto, los ensamblajes de especies se utilizan ampliamente para determinar la calidad del agua (Montoya et al., 2011) analizando, entre otros, la densidad de especies, diversidad específica, aspectos alimenticios y flujo de energía (Silva et al., 2009).

En particular, el grupo de macroinvertebrados bentónicos está compuesto por organismos de tamaño < 500 µm que incluyen moluscos, insectos, oligoquetos y nematodos; habitan en los sedimentos de los cursos de agua y son nexo entre los consumidores en las redes tróficas (Barbour et al., 1999). Además, son capaces de reflejar diferentes perturbaciones antrópicas como contaminación orgánica, acidez y pérdida de hábitats, a través de cambios en su estructura (Plafkin et al., 1989; Pavé y Marchese, 2005). También presentan distintas especializaciones asociadas a la adquisición de alimento, que permiten clasificarlos en grupos funcionales o gremios tróficos, así poder explotar una variedad de recursos (Merritt y Cummins, 1978; Cummins y Klug, 1979; Velázquez y Miserendino, 2003).

Las ciudades latinoamericanas y, en general, las ciudades alrededor del mundo, han dado muy poco peso la planeación del territorio al estudio de las lagunas urbanas como un asunto urgente y relevante; a pesar de las pérdidas naturales diarias en materia de biodiversidad y las premisas por la sustentabilidad global y regional, en un mundo con una tendencia creciente a lo urbano (Sierra Vásquez, 2012). Si bien Argentina tiene una diversidad importante de lagunas urbanas, los estudios se han centrado principalmente, en aspectos epidemiológicos y, en particular, los estudios de macroinvertebrados bentónicos en estos ambientes son escasos (Faggi y Martínez-Carretero, 2013). Estos autores mencionan que se cuenta con abundante bibliografía sobre mosquitos de las ciudades de Buenos Aires, Santa Fe y Santo Tomé que se ha enfocado en conocer las variables climáticas y los hábitats disponibles que regulan la abundancia de las larvas, con el fin de encarar programas de monitoreo y control sanitario eficaces. El objetivo de este trabajo fue estudiar la estructura de los ensamblajes de macroinvertebrados bentónicos de la laguna del Parque Unzué y discutir sobre su calidad de agua.

Materiales y métodos

Área de estudio

El área de estudio se encuentra dentro del tejido de la ciudad turística de Gualeguaychú, en la Pampa Mesopotámica (Morello et al., 2012); es uno de los centros poblados más grandes de la provincia de Entre Ríos que concentra 83,116 habitantes (INDEC, 2010). Frente a la ciudad, situado sobre la margen izquierda del río Gualeguaychú, se encuentra una importante área recreativa (Gianello et al., 2017) denominada Parque Unzué, el cual cuenta con una laguna artificial (33°00’46,30”S 58°29’23,41”O). Esta tiene una profundidad de 1,7 m, un perímetro de 0,82 km, un área de 2,75 km², una longitud máxima de 0,32 km y un ancho máximo de 0,14 km. Su uso es recreativo sin contacto directo (Gianello, 2016; Taborda et al., 2017) y como sumidero de biodiversidad. Sus aportes hídricos provienen de las precipitaciones o eventuales desbordes del río Gualeguaychú (Gianello et al., 2017) y recambios para compensar las pérdidas del nivel de agua. Asimismo, durante el verano suele producirse un aporte puntual de efluentes cloacales provenientes del camping municipal lindero cuando se produce la sobrecarga del sistema de tratamiento.

Presenta siete especies de flora nativa y seis de flora exótica, y posee alteraciones de las riberas por presencia de caminos y laderas de hormigón. Respecto al fitoplancton, en la laguna se han hallado treinta géneros, representantes de Bacillariophyceae (11), Chlorophyta (10), Euglenophyta (4), Cyanobacteria (4) y Dinophyceae (1) (Gianello et al., 2017). En cuanto a la fauna, cuenta particularmente con una importante diversidad de aves (34 especies), incluyendo especies migratorias como la garcita blanca (Egretta thula), ave migratoria de América, que frecuenta la laguna durante el período estival del hemisferio sur, seis especies de peces, dos de reptiles, uno de mamíferos autóctonos y dos exóticos. (Gianello, 2016; Taborda et al., 2017).

Puntos y frecuencia de muestreo

Con el fin de describir las características de la laguna, se seleccionaron tres puntos (figura 1) donde se realizaron 10 muestreos entre mayo de 2016 y diciembre de 2017, abarcando todas las estaciones climáticas. La frecuencia de los muestreos fue propuesta cada dos meses; sin embargo, esta estuvo sujeta a las condiciones climáticas y de acceso al sitio de estudio.

Figura 1. Área de estudio.

Medición de parámetros in situ

En cada punto de muestreo, se midió la profundidad y los siguientes parámetros: pH, temperatura, conductividad eléctrica (CE) y sólidos disueltos totales (SDT) con medidor multiparamétricos Hanna HI991003. Además, se midió la temperatura del aire con termómetro de mercurio y oxígeno disuelto (OD) con medidor YSI modelo 55. Todos los equipos fueron previamente calibrados (APHA-AWWAWFF, 2013).

Adicionalmente, se registraron las precipitaciones provistas por la Dirección de Hidráulica de Entre Ríos y, teniendo en cuenta que en ocasiones la laguna recibe aportes debido a desbordes del río y que los recambios se realizan con agua de este, se registró la altura del río Gualeguaychú (Prefectura Naval Argentina).

Muestreo de macroinvertebrados bentónicos

Los macroinvertebrados bentónicos fueron muestreados siguiendo los criterios de Darrigran et al. (2007), utilizando una draga Ekman con una superficie de 225 cm² y volumen máximo de 3,375 cm³. Las muestras se conservaron en campo con solución de formalina al 4% (Barbour et al., 1999) y fueron refrigeradas hasta su arribo al laboratorio.

En el laboratorio, las muestras se lavaron y se filtraron con un tamiz de 200 µm de poro. Luego se realizó la tinción de los componentes orgánicos con Eritrocina B en una dilución del 0,4 % en volumen (Rodrígues-Capítulo et al., 2010), para facilitar la separación de los organismos. Las muestras se observaron con una lupa estereoscópica Motic con aumentos de 10 X y 30 X, se cuantificaron organismos completos y se identificaron hasta el menor nivel taxonómico posible (Barbour et al., 1999; Prat et al., 2009), utilizando las claves taxonómicas de Lopretto y Tell (1995) y Domínguez y Fernández (2009). Para obtener la biomasa húmeda, cada individuo fue pesado directamente con balanza analítica Ohaus modelo PA 224C (precisión = 0,1 mg). Además, se realizó una valoración cuantitativa de los organismos extraídos del sedimentos, a los cuales se les tomaron las dimensiones con calibrador tipo Vernier (Juárez et al., 2016).

Análisis de datos

Los datos obtenidos fueron analizados estadísticamente utilizando estadísticos paramétricos, previo análisis del cumplimiento de los supuestos paramétricos (Hammer et al., 2001) utilizando para ello el programa PAST (Paleontological Statistic; Hammer et al., 2001), Microsoft Excel ® y Systat Software Inc® versión 12.0. Para conocer la homogeneidad del área de estudio, se aplicó un ANOVA paramétrico de una vía para detectar diferencias significativas (p < 0,05) entre puntos de muestreo (Villanueva y Chamané-Zapata, 2016) para los parámetros in situ con PAST. Con el mismo objetivo, se compararon los taxones presentes en cada punto de muestreo mediante el análisis de agrupamiento de BrayCurtis (1957) (Ferreira-Rezendo, 2007).

Se calculó la riqueza (S), abundancia y biomasa húmeda de los taxones. Se aplicó el índice de diversidad de ShannonWeaver (1949) (H´) como reflejo de la heterogeneidad del ensamblaje (Pla, 2006), como también se calculó la diversidad máxima esperada como H´max=lnS, la cual es alcanzada cuando todos los taxones están igualmente presentes (Pla, 2006). Además, se calculó el antilogaritmo de H´ como e^H´ que indica el número de especies efectivas, es decir, el número de especies equiabundantes necesarias para alcanzar H´. Cuanto mayor sea la diferencia entre e^H´ y S, menos diverso será el ensamblaje (Pla, 2006). Por otro lado, se aplicó el índice de dominancia de Simpson (D) y se calculó 1/D como indicador del número de taxones dominantes. Estos cálculos responden a los números de diversidad de Hill (1973) dónde N0=S; N1=e^H´ y N2=1/D.

Los macroinvertebrados fueron clasificados según los grupos funcionales alimenticios (GFA) propuestos por Cummins et al. (2005), Rodríguez-Barrios et al. (2011), Andramunio-Acero y Caraballo (2012) y Ocón et al. (2013) y se determinó la biomasa de cada GFA a partir de los datos obtenidos de la biomasa de cada individuo. Los datos de tamaño de sedimento fueron clasificados de acuerdo con Barbour et al. (1999).

Resultados

Parámetros in situ, precipitaciones y altura del río

Los estadísticos descriptivos de los parámetros determinados in situ, los registros de precipitaciones y altura del río Gualeguaychú pueden observarse en la tabla 1. De acuerdo con el análisis de ANOVA, no se hallaron diferencias significativas (p < 0,05) entre los puntos de muestreo respecto a los parámetros in situ. Con lo anterior se observó que el área de estudio fue relativamente homogénea desde el punto de vista espacial.

Tabla 1. Estadísticos descriptivos de variables ambientales: x̄= promedio, m = valor mínimo, M= valor máximo, ES =error estándar. Variables ambientales: T. Aire= temperatura del aire, T. Agua= temperatura del agua, CE= conductividad eléctrica, SDT= sólidos disueltos totales, OD= oxígeno disuelto, Prof.= profundidad, PSPM= precipitaciones semana previa al muestreo, PMPM= precipitaciones mes previo al muestreo.

La temperatura del agua y del aire varió de acuerdo con el régimen climático estacional que caracteriza a la Pampa Mesopotámica, y se hallaron los menores valores en otoño-invierno; los mayores, en primavera-verano. La temperatura del aire varió de 10 °C en el punto 1 (14/05/16) a 32 °C en el punto 3 (15/11/17). La temperatura mínima del agua fue de 12, 7 °C y se registró en el punto 2 el 09/07/16 y la máxima, de 30 °C en el punto 3, el 20/01/17. Asimismo, las mayores precipitaciones ocurrieron en primavera-verano y se registraron incrementos en el nivel hidrométrico del río Gualeguaychú en otoño-invierno.

Por otra parte, el pH varió de 5,75 a 9,05, y se halló el valor mínimo en el punto 1 el 08/09/17 y el máximo en el punto 2 el 20/01/17. La CE varió de 127 a 1160 µS.cm^-1, y los SDT 60 a 560 mg.L^-1 , los valores mínimos de estos dos parámetros se registraron en el punto 1 el 16/03/17 y los máximos en el punto 2 el 09/07/16. En cuanto al OD, el valor mínimo fue de 0,95 mg.L^-1 en el punto 3 el 16/03/17 y el máximo de 14,3 en el punto 2 el 10/09/16.

Macroinvertebrados

Se recolectaron 1726 individuos distribuidos en 13 taxones; 2 órdenes, 4 familias, 4 géneros y 3 especies representantes de los Filo Annelida (n = 1447), Mollusca (n = 249) y Arthropoda (n = 30) (figura 2). El punto 1 y 3 fueron similares respecto a la abundancia de macroinvertebrados (figura 2), representando el 42,2 y 41,5 % de la abundancia (n = 728 y n = 716) respectivamente con 8 taxones presentes; Oligochaeta fue el más abundante (74,0 y 72,4 %, respectivamente) (figura 2). En el punto 1, además, estuvo presente Pomacea canaliculata (11,8 %) e Hirudinea (7,83 %) y, en el punto 3, Hirudinea (17 %) y Corbicula fluminea, Sphaeriidae, Chironomidae y P. canaliculata (representando el 2 % aproximadamente cada taxón). En el punto 2, a diferencia de los demás, representó el 16,3 % de la abundancia total de la laguna con 12 taxones presentes; también los más abundante fueron Oligochaeta (65,2 %), Sphaeriidae (10,6 %), Hirudinea (9,57%) y P. canaliculata (4,61 %) (figura 2).

Respecto a la biomasa, el punto 1 representó el 10,5 % del total, mientras que el punto 2 y 3 representaron el 35,3 y 54,2 %. En general, P. canaliculata fue el taxón que mayor biomasa aportó al total de la laguna, seguido de Oligochaeta, C. fluminea e Hirudinea. Esta representación varió en el punto 2 dada la presencia de un ejemplar de Mycetopodidae (20/01/2017) (figura 3).

Figura 2. Abundancia relativa en porcentaje de los taxones presentes en la laguna del Parque Unzué, discriminada por punto de muestreo.

Figura 3. Representación de la biomasa húmeda relativa en porcentaje para los taxones presentes en la laguna del Parque Unzué.

Figura 4. Análisis de agrupamiento basado en las abundancias de macroinvertebrados bentónicos de la laguna del Parque Unzué. 1, 2, 3 son los puntos de muestreo.

El análisis de agrupamiento de Bray-Curtis (figura 4) muestra que los puntos 1 y 3 presentan mayor similitud que entre estos y el punto 2. En los puntos 1 y 3, de los ocho taxones totales presentes, siete estuvieron con abundancias similares.

En la figura 5 se puede observar la variación de la riqueza y diversidad en cada una de las estaciones de muestreos, así como la diversidad máxima esperada. El S máximo fue de ocho (20/1/2017) y el mínimo de uno (15/11/2017); ambos en el punto 1. En el resto de los puntos de muestreo, S varió entre siete (20/1/2017) y dos (29/6/2017, 23/12/2017). La diversidad H’ varió de 0,000-1,733, solo en el 23 % de casos H’y Hmáx coincidieron (figura 5). El número efectivo de especies varió de 2,72-15,38 y coincidió con lo registrado en un 30 %, la dominancia fue alta en el 20 % de los casos y el número de taxones dominantes fue entre uno y cinco, que corresponden a Oligocheta, Hirudinea, Sphaeriidae, C. fluminea y P. canaliculata (figura 6).

Figura 5. Índice diversidad (H´) en función del número de taxones (número de Hill N0) para: a) punto 1, b) punto 2, c) punto 3 (●). Además, se graficó la curva logarítmica (x) de la máxima diversidad esperada (H´máx).

Respecto a los GFA (figura 7), los puntos de muestreo evidenciaron similitud (0,88-0,95) y el grupo predominante fue el (CR) (69,15-75,14 %), representado principalmente por Oligochaeta; seguido de (CF) (15,25-14,70 %) en los puntos 1 y 2, representado por C. fluminea y Sphaeriidae; y D (17,04 %) en el punto 3, representado por Hirudinea. El grupo raspador por P. canaliculata fue menos abundante (2,23-4,96 %) y el grupo fragmentador solo estuvo presente en el punto 2 y fue representado por H. curvispina (0,71 %). Al analizar los GFA considerando la biomasa, en los puntos 1 y 3, predominó el grupo raspador y en el punto 2, el grupo colector-filtrador, dado por la presencia de un ejemplar de Mycetopodidae.

Figura 6. Gráficos de cajas discriminados por estación de muestreo: a) Número efectivo de especies (número de Hill N1). b) Número de especies dominantes (número de Hill N2).

Figura 7. Biomasa de GFA (en %) por punto de muestreo (1, 2, 3), D= depredador, CR= colector-recolector, R= raspador, CF= colector-filtrador, T= fragmentador.

Finalmente, los sedimentos en el punto 1 y 3 estuvieron compuestos principalmente por materia orgánica de gran tamaño y limo. A diferencia de estos, el punto 2 presentó materia orgánica de pequeño tamaño, arena y grava.

Discusión

Este trabajo representa el primer reporte de la riqueza de macroinvertebrados bentónicos y el primer aporte sobre la estructura del ensamblaje en la laguna del Parque Unzué y un aporte al conocimiento de este tipo de ecosistema en la región pampeana. Al respecto, Rodríguez-Barrios et al. (2011) señalan la importancia de generar información que integre elementos de la estructura de las comunidades y la función de estos organismos en los ecosistemas. Al analizar los ensamblajes de invertebrados bentónicos desde una perspectiva funcional, es posible obtener información de cómo cambian en respuesta a perturbaciones o cambios en el medio (Pavé y Marchese, 2005).

Los parámetros in situ determinados en el presente estudio fueron similares a los reportados previamente para el área de estudio (Gianello, 2016) y para arroyos de la zona (Crettaz-Minaglia et al., 2014; Juárez et al., 2016; Gianello et al., 2016), excepto en la conductividad eléctrica y los SOT que fueron más bajos en la laguna que en los arroyos de la zona. Valores similares de CE se encontraron en estudios realizados en lagos artificiales de la provincia de Córdoba por Novoa et al. (2006; 2011). Estos parámetros suelen ser similares a los del río Gualeguaychú (datos no mostrados), el curso de agua que alimenta la laguna ante eventuales recambios de agua y crecidas extraordinarias. Respecto a la influencia de los aportes a la laguna, se observó incremento de las precipitaciones locales durante la primavera-verano, lo que generó anegamiento del Parque Unzué y, además, incremento el nivel hidrométrico del río Gualeguaychú en otoño-invierno. Esto último pudo haberse debido al ingreso de agua proveniente de la cuenca alta del río Uruguay (por el norte) y a efectos de la sudestada que genera ingreso de agua del río de La Plata (por el sur), afectando, en ambos casos, el nivel hidrométrico del río Gualeguaychú. Los valores de oxígeno disuelto fueron bajos (< 5,0 mg/L, condiciones de hipoxia) en el 60% de las mediciones, situación que puede generar la pérdida de taxones sensibles (Goyenola, 2007). Los mayores valores fueron registrados en primavera debido a la mayor actividad del fitoplancton. La laguna del Parque Unzué fue previamente registrado como un sistema eutrófico que presenta usualmente valores elevados de fósforo y materia orgánica (Gianello, 2016). En relación con esto, la riqueza de macroinvertebrados bentónicos fue relativamente baja y la mayoría de los taxones identificados fueron característicos de ambientes con abundante materia orgánica en sus sedimentos y bajos valores de oxígeno disuelto como Oligochaeta, Chironomidae (Alonso y Camargo, 2005), Cochliopidae (Paréda Rosa et al., 2010), Hirudinea y P. canaliculata (Rodríguez-Capítulo et al., 2001). Se detectó la presencia de la especie invasora C. fluminea (Darrigran y Pastorino, 1993) en la laguna del Parque Unzué; esto figura como el primer reporte en dicha área de estudio.

Las diferencias entre los puntos de muestreo con respecto a los ensamblajes de macroinvertebrados pueden deberse al tipo de sustrato dado que suele ser un aspecto de importancia ecológica (Ward, 1992). Los puntos 1 y 3 presentaron un sedimento con abundante materia orgánica gruesa como hojas y pequeñas ramas; en cambio el punto 2 presentó un sedimento con arena, pequeñas piedras y menor proporción de materia orgánica. El tipo de sustrato de la laguna también puede ser un factor atribuido a la baja riqueza, ya que tanto las plantas acuáticas (Armitage et al., 1995) como los guijarros (Marchant y Barmuta, 1994) ofrecen disponibilidad de hábitat, refugio y alimento para los macroinvertebrados. En relación con los estudios de los ensamblajes de macroinvertebrados, teniendo en cuenta los grupos GFA, estos son escasos y no se han encontrado trabajos publicados para la pampa mesopotámica. En el presente estudio, el grupo predominante fue el CR, representado principalmente por Oligochaeta, lo cual coincide con el estudio realizado por Almeida (2015) en lagunas urbanas de la región Agreste (Paraibano, Brasil) donde los CR predominaron en todos los sitios de muestreo, seguidos de los R. Este grupo funcional ha sido frecuentemente encontrado en diversos ambientes, como arroyos (Príncipe et al., 2010), estuarios (Silva et al., 2009), ríos de llanura (Pavé y Marchese, 2005) y ríos de montaña (Miserendino y Pizzolón 2000; Velázquez y Miserendino, 2003). Los GFA se encuentran asociados a la oferta de recursos y el tipo de metabolismo del sistema, por lo tanto, podrían ser un buen criterio de indicación de la calidad de su hábitat, como complemento a los sistemas de evaluación, basados en composición y en estructura (Motta Díaz et al., 2016).

Agradecimientos

Los autores queremos agradecer a la Universidad Autónoma de Entre Ríos por el financiamiento a través del proyecto “Diagnóstico ambiental y propuesta de gestión para la Laguna del Parque Unzué (Gualeguaychú, Entre Ríos)” Res. C.S. 404/15 y la beca de iniciación a la investigación (Resolución CS 105/16). A los integrantes del Laboratorio de Indicadores Biológicos y Gestión Ambiental de Calidad de Agua (FCyT-UADER) por su colaboración en los muestreos.También, a los evaluadores anónimos, proporcionados por la revista, por sus importantes aportes a la mejora del presente trabajo.